Fe(Ⅱ)活化过硫酸盐氧化破解剩余污泥

唐海，沙俊鹏，欧阳龙，仲达，刘桂中



Fe(Ⅱ)活化过硫酸盐氧化破解剩余污泥

唐海1，沙俊鹏1，欧阳龙1，仲达1，刘桂中2

（1安徽工程大学生物与化学工程学院，安徽芜湖 241000；2北京市环境保护科学研究院，北京100083）

采用Fe(Ⅱ)活化过硫酸盐，产生强氧化性硫酸根自由基(SO-4·)，以污泥释放的溶解性COD(SCOD)、相对疏水性(RH)和污泥比阻(SRF)为表征，考察了SO-4·氧化破解剩余污泥强化脱水的影响因素，并解析了机理。结果表明：当初始pH为4.5，(S2O82-)=2.2 mmol·(g VSS)-1，(Fe2+)=1.32 mmol·(g VSS)-1，常温下反应3 h后，SCOD由66.5 mg·L-1增加到472.3 mg·L-1，RH由26.9%升高到41.1%，SRF由24.9×108S2·g-1降低至4.5×108S2·g-1；在此基础上利用响应面法，根据Box-Benhnken中心组合试验设计，以SRF为响应指标，优化条件为pH 4.27，(S2O82-)=2.6 mmol·(g VSS)-1，(Fe2+)=1.59 mmol·(g VSS)-1时，SRF为3.8×108S2·g-1，泥饼含水率为72.7%。镜检发现，破解后污泥变为颗粒碎片状；傅里叶红外光谱显示污泥表面官能团对应的特征吸收峰强度有一定程度的减弱；热重分析表明无明显物理吸附水失重区。证实了在SO-4·作用下，污泥菌胶团结构破坏，溶胞释放了有机物，使表观疏水性更强，与水结合力明显减弱，脱水性得到了较大提高，有利于污泥减量化应用。

硫酸根自由基；剩余污泥；强化脱水；氧化破解；响应面优化

引 言

活性污泥法及衍生工艺是城市污水处理应用最广泛的生物处理技术，但其最大弊端是产生大量的剩余污泥[1]。剩余污泥经过厌氧/好氧消化、高分子絮凝剂调理、机械脱水后含水率仍然高达80%左右，脱水污泥再通过焚烧、填埋、热干化、堆肥、厌氧产沼气等手段进行处理。据统计污泥的处理费用约占整个污水处理费用的50%～60%[2]，因此高含水率的剩余污泥的处理处置已经成为污水处理发展的关键问题，寻求经济有效的减量化、稳定化以及资源化污泥处理处置技术具有重要的现实意义。大量研究表明污泥颗粒表面吸附了各种荷电离子及胞外聚合物(EPS)[2]，EPS与污泥的水分形成氢键，决定了污泥中的水分存在形态，也决定了污泥的理化性质和生物特性，其质量(包括其结合水) 约占污泥固体质量的80%，是影响污泥深度脱水的最重要的因素[3]。因此，污泥脱水的关键在于如何破解污泥中的EPS，将键合态的水释放[4]。当前用超声[2]，电解[5]，碱热[6]，尤其是Fenton[7]等技术对污泥进行破解、深度脱水，已进行了较为深入的研究，取得了大量的成果。

硫酸根自由基(sulfate radicals，SR，SO-4·) 是高活性的自由基，氧化还原电势为2.5～3.1 V[8]，可通过光辐射、热、过渡金属(Co2+，Ag+，Fe2+等) 等活化过硫酸盐分解产生，SO-4·能激发产生高活性氧化物种(例如·OH)，启动一序列自由基的扩散和终止链式反应，部分甚至完全氧化分解有机污染物[9]，活化过程如公式（1）～式（4）所示。

S2O82-+ heat/SO-4· (1)

S2O82-+ e-SO-4·+ SO42-(2)

S2O82-+ M+M(n+1)++ SO-4·+ SO42-(3)

SO-4· +H2O·OH +HSO-4(4)

基于硫酸根自由基的高级氧化技术近几年来逐渐受到重视，开展了去除多环芳烃[10]、五氯酚[11]、垃圾渗滤液[12]等难降解有机污染物效果和机理的研究。当前，国内外采用硫酸根自由基处理剩余污泥深度脱水的相关研究刚刚兴起。Zhen等[13]以毛细吸水时间（CST）为污泥脱水性能的表征指标，用Fe2+/S2O82-体系探索了污泥强化脱水的可行性，实验结果认为污泥絮体EPS的降解和微生物细胞的破坏是主要机理，EPS结合水、胞内物、胞内结合水的释放导致污泥脱水性能的改善。

本研究采用类Fenton活化法，用过渡金属离子Fe2+活化过硫酸钠产生硫酸根自由基，根据反应机理，pH、S2O82-和催化剂投加量及反应时间决定了SO-4·的产量，决定了与有机物的反应程度。用破解后释放的溶解性COD（SCOD）、相对疏水性(RH)和污泥比阻（SRF）分别来表征污泥的破解程度、表面疏水性和脱水性能，通过考察污泥混合体系的初始pH、Fe2+/S2O82-摩尔比和S2O82-投加量对剩余污泥氧化破解的影响；在此基础上利用响应面法（RSM），以SRF为响应指标，根据Box-Benhnken中心组合试验原理设计进行优化；再通过污泥破解前后的镜检、傅里叶红外光谱和热重结果进行分析，获取Fe(Ⅱ)活化过硫酸盐体系破解污泥关键参数的控制范围，并对其破解机理进行解析，试图为污泥减量化技术的工程应用提供一种新的参考工艺。

1 材料与方法

1.1 材料与仪器

硫酸亚铁(FeSO4·7H2O)、过硫酸钠(Na2S2O8)、浓硫酸(H2SO4)、氢氧化钠(NaOH)均为分析纯。精密pH计(PHS-3C型，上海雷磁)、离心机（TDL-5-A型，上海飞鸽）、超声波细胞分散仪（JY92-ⅡN，宁波新芝）。

1.2 分析方法与数据处理

COD、MLSS、MLVSS均采用标准方法测定[14]。SRF和泥饼含水率分别采用布氏滤斗-真空抽滤法[15]和污泥检验方法(CJ/T 221—2005)测定。

相对疏水性[16]的测定方法：向圆底玻璃试管(酸处理，=10 mm)内加入30 ml活性污泥（pH调节到7.0），超声分散(50 W)2 min，再加入15 ml正己烷作为有机相，用玻璃小塞封口，室温[(25±2)℃]剧烈振荡5 min，把混合相倒入分液漏斗中静置10 min分层，液相流入到另外一个玻璃器皿中，然后分别测定萃取后液相中的MLSS浓度（MLSSe）和原MLSS浓度（MLSSi），相对疏水性RH（%）按式（5）表示

傅里叶变换红外光谱仪（FT-IR）（IRPrestige- 21，日本岛津，7800～350 cm-1），自动差热热重同时测定装置（DSC-60A，日本岛津，测温范围为25～800℃，升温速率均为10℃·min-1，在空气氧化气氛中进行）。数据绘图和统计分析用Origin 7.5，响应面法实验设计用Design Expert 8.0。

1.3 实验污泥及实验步骤

实验用污泥取自芜湖市某污水厂储泥池，置于4℃保藏备用。初始污泥性质为：pH=6.8～7.2，含水率=99.2%，MLSS=8000～8650 mg·L-1，MLVSS= 5867～6234 mg·L-1，SVI=115.3～123.8 ml·g-1，SCOD=66.5～78.2 mg·L-1，RH=25.6%，SRF= 26.45×108S2·g-1。取400 ml污泥置于烧杯中，用一定浓度的H2SO4和NaOH溶液调节pH，投加FeSO4·7H2O和Na2S2O8后恒温振荡，反应结束后将pH调节到7.0。再将一定量污泥置于超声分散中，选用2 mm变幅杆，伸入液面以下1 cm，调节声功率和时间，结束加入有机相进行萃取，测定MLSS，另取一定量污泥测定SRF，滤出液用0.45mm孔径有机滤膜过滤，测定SCOD。

2 结果与讨论

2.2 初始pH的影响

分别调节污泥pH（1.5, 3.0, 4.5, 7.0, 8.5和10.5），投加0.5 mmol·(g VSS)-1S2O82-和0.5 mmol·(g VSS)-1Fe2+，反应时间为0～3 h，氧化破解前后SCOD、RH和SRF的变化如图1所示。从结果可以看出，随着初始pH从10.5降到4.5，破解后污泥上清液SCOD表现为显著上升，由反应前的65.8 mg·L-1分别增加至110.0 mg·L-1和326.7 mg·L-1；RH呈相同趋势，从初始的25.8%分别上升到31.3%和36.8%；而SRF呈较大的下降趋势，从初始的 26.9×108S2·g-1分别降低到22.8×108S2·g-1和12.9×108S2·g-1。而随着初始pH从4.5继续降低到1.5，SCOD表现为小幅度降低，从326.7 mg·L-1降低到291.1 mg·L-1；RH在初始pH小于4.5后，从36.8%增加到37.1%，基本保持平稳趋势，SRF从12.9×108S2·g-1下降到12.2×108S2·g-1。

这种现象可以解释为在酸性条件下，SO-4·占主导地位[式(6)]，强氧化性的SO-4·能有效地促进污泥的破解，剥离的EPS和溶胞释放的细胞物质进入到污泥溶液中，引起SCOD的上升。对RH和SRF的影响也与pH下降密切相关，检测显示污泥表面特性也发生了改变，污泥表面存在更多的疏水性有机官能团，形成高疏水性表面, 细胞间的亲和力增强，有利于微生物聚集，促进固液分离，增强了污泥脱水性能[17]。而在中性及碱性条件下，破解效率低可以理解为pH过高，Fe2+会形成低活性的氢氧化物沉淀，导致溶液中能形成反应的离子浓度降低，同时碱性条件易生成·OH，抑制SO-4·的生成[10][式(7)]，而且碱性状态下·OH的电位(1.8 V)明显小于酸性条件(2.7V)[18]，大大限制了SR-AOP的氧化效率。在过酸条件下（pH 4.5以下），酸催化产生过量的SO-4·与S2O82-反应[19]，导致SO-4·淬灭[式(8)、式(9)]，不利于提高SO-4·的破解效果[20]。因此将后续优化实验的初始 pH 固定为4.5。

Fe2++ S2O82-Fe3++ SO42-+ SO-4· (6)

SO-4·+ OH-SO42-+ ·OH (7)

S2O82-+ H+SO-4·+ HSO-4(8)

SO-4·+ S2O82-SO42-+ S2O8· (9)

2.2 Fe2+-/S2O82-摩尔比的影响

调节污泥pH为4.5，投加0.5 mmol·(g VSS)-1S2O82-，0.05～1.2 mmol·(g VSS)-1Fe2+，(Fe2+)/(S2O82-)控制为0.1,0.3,0.6,1.2,1.8和2.4。图2为Fe2+-/S2O82-摩尔比对氧化破解后SCOD，RH和SRF的影响。从结果看出，随着(Fe2+)/(S2O82-)从0.1增加到0.6，SCOD呈上升趋势，由破解前的74.7 mg·L-1分别增加至破解后的143.7 mg·L-1和384.9 mg·L-1；当摩尔比继续从0.6增加到2.4时，SCOD反而有较大幅度的下降，从384.9 mg·L-1降低到194.7 mg·L-1。当(Fe2+)/(S2O82-)从0.1增加到0.6，RH由29.8%增大到39.7%，增加Fe2+投加量后，污泥RH表现先呈小幅度下降的趋势，从39.7%到34.5%，随后表现平稳。而SRF则随着摩尔比的增高不断降低，从初始27.3×109S2·g-1分别降低到21.5×109S2·g-1（摩尔比＝0.1）和9.1×109S2·g-1（摩尔比＝0.6），当摩尔比再增加至1.2和2.4时，SRF反而逐渐增加，分别为12.9×108S2·g-1和13.6×108S2·g-1，脱水性能变差。上述现象说明提高Fe2+/S2O82-摩尔比，加速了SO-4·的生成，加剧了污泥破解，污泥表面疏水性有机物增多，脱水性能变好。但当进一步提高Fe2+/S2O82-摩尔比，高浓度的未螯合Fe2+会作为SO-4·的自由基清除剂[21][式(10)]，导致氧化效率变低，污泥破解效果变差。同时SO-4·氧化污泥过程中投加过多的Fe2+会造成双电层压缩的效果，进而改善污泥的脱水性能。考虑到污泥破解效果和成本，最佳摩尔比确定为0.6。

SO-4·+Fe2+Fe3++ SO42-(10)

2.3 S2O82-投加量的影响

分别调节污泥pH至4.5，保持(Fe2+)/(S2O82-)＝0.6，投加0.5～3 mmol·(g VSS)-1S2O82-，反应时间为0～3 h，污泥氧化后SCOD，RH和SRF变化趋势如图3所示。从结果看出，随着S2O82-从1.0 mmol·(g VSS)-1增加到2.2 mmol·(g VSS)-1，上清液的SCOD和RH均呈上升趋势，分别从387.4 mg·L-1和39.5%增加到472.3 mg·L-1和41.5%。SRF呈一致下降趋势，从9.8×108S2·g-1下降到4.5×108S2·g-1。随着S2O82-的继续增加，从2.2 mmol·(g VSS)-1增加到3.0 mmol·(g VSS)-1，上清液的SCOD浓度变化不大；RH呈小幅度的下降趋势，从41.5%到40.6%；SRF从4.5×108S2·g-1下降到4.3×108S2·g-1。由此可以看出增加S2O82-的投加量，对污泥的脱水性能有一定的改善[式(11)]。但是当S2O82-的投加量超过一定值，破解效率增加速率出现缓慢下降。这主要是因为S2O82-本身也是SO-4·的淬灭剂，所以并不能显著增加对污泥的破解效率[22]，改善脱水性能。可见S2O82-的投加量为2.2 mmol·(g VSS)-1时破解率达到最大。

S2O82-2 SO-4· (11)

2.4 表面响应法优化结果分析

响应面优化根据 Box-Benhnken 中心组合试验设计原理，在单因素实验基础上，选择初始pH（A）、摩尔比（B）、投加量（C）（每组3个水平），以SRF降低百分率[式(12)]为检测指标，进行实验设计并优化。对工艺参数进行优化筛选，采用二阶经验模型对变量的响应行为进行表征。因素水平编码见表1。

表1 实验因素和水平设计Table 1 RSM design for factors and levels

式中，SRF0和SRFi分别为处理前后SRF值，108S2·g-1。

对结果进行回归分析，建立二次回归方程：SRF=0.84-0.066A-0.0036B+0.013C-0.015AB+0.025AC+0.0013BC-0.13A2-0.11B2-0.018C2。二次曲面模型的方差分析及回归系数显著性检验见表2。大的值和小的值代表相关系数的显著性[23]，本模型的=94.84，（）<0.0001[()<0.05视为模型显著]，失拟项不显著(失拟项>值为0.0506> 0.05)，表明模型是显著的。模型决定系数2= 0.9919，调整决定系数Adj2-Pred2= 0.9814-0.8897= 0.0917 <0.2，= 2.0%<10%，表明实验的可信度和精确度高，由此说明回归方程拟合度高，实验误差小，结果显示二次方程模型能很好地模拟3个自变量对响应值SRF的影响。优化结果为：初始pH为4.27、Fe2+和S2O82-的投加量分别为1.59和2.6 mmol·(g VSS)-1，SRF为0.38×109S2·g-1，泥饼含水率为72.7%。再经过3次实验验证结果表明，在最佳工艺条件下，平均SRF达0.365×109S2·g-1，与预测值最大相对误差不超过5%，说明模型对实验结果具有较好的预测效果，有一定的指导意义。一般来说，小于0.4×109S2·g-1属于容易过滤的污泥[24]，因此可以判断经过硫酸根自由基氧化破解之后污泥容易脱水。利用软件设计得到的等高线图如图4，可直观地反映各因素对响应值的影响，以及在反应过程中的交互作用影响。在等高线图中，椭圆形或者马鞍形的等高线表示因素之间交互作用显著，而圆形的等高线表示因素之间交互作用较弱[25]。由图4可知，pH与投加量、摩尔比与投加量对SRF影响的交互作用高度显著，而pH与投加量的交互作用不显著。

表2 二次曲面模型的方差分析及回归系数显著性检验Table 2 Analysis of variance for quadratic model and test of significance of regression coefficients

2.5 污泥镜检，FT-IR和热重分析

用普通光学显微镜，FT-IR和热重对破解前后污泥的微观形态、表面特性及与水结合状态进行分析。从图5看出原污泥菌胶团结构紧密，而破解后的污泥絮体几乎已经全部破坏，呈现细小的颗粒碎片状。图6为破解前后FT-IR图，原污泥的吸收峰有1033 cm-1（C—O—C—的对称伸缩振动）、1402 cm-1（C—H的弯曲振动）、1544 cm-1（NH2弯曲振动）、1656 cm-1（羰基的伸缩振动峰）、2926 cm-1（CH2的伸缩振动）、3200～3500 cm-1（OH的伸缩振动）[26]，说明污泥中可能存在含有羧酸类、蛋白质和多聚糖等官能团的有机物，而反应之后官能团对应的特征吸收峰强度均有一定程度的减弱。破解前后热重特性如图7所示。可以看出氧化破解的污泥没有明显的初始失重区，第二失重区约有19.47%的质量损失出现在438～490℃范围内，最大失水率为478℃；而原污泥约有11.72%的质量损失出现在421～494℃范围内，最大失水率为487℃，由此说明物理吸附作用结合的毛细管/间隙水和胶态/表面吸附水被剥离，同时属于污泥中挥发性有机物和化学结合水的含量因SO-4·强氧化作用而增多。根据先前研究，EPS含有较多的负电官能团，其组成和浓度对污泥的表面特性有显著影响[27-28]，可以推测污泥表面剥离的有机物进入到液相中，导致污泥静电斥力减小，分散颗粒碎片的稳定性变差，与水的结合能力变弱，污泥表面表观疏水性更强，污泥絮凝团聚性能更好，污泥的脱水性能因此得到有效的改善。

3 结 论

（1）Fe(Ⅱ)活化过硫酸盐产硫酸根自由基氧化破解剩余污泥受pH、Fe2+-和S2O82-投加量、反应时间的影响。酸性条件和增加Fe2+/S2O82-摩尔比均能使氧化效率提高，能显著改善污泥脱水性能，表现为破解后污泥上清液SCOD升高，表面疏水性更强，污泥比阻更低；但pH过低或者投加过多的Fe2+不仅增加处理成本，而且会抑制污泥的破解。

（2）根据Box-Benhnken中心组合试验设计原理，以SRF为响应指标，优化结果为：当pH为4.27，(S2O82-)=2.6 mmol·(g VSS)-1，(Fe2+)=1.59 mmol·(g VSS)-1时，SRF达到3.8×108S2·g-1，泥饼含水率为72.7%。

（3）破解后污泥经镜检发现变为颗粒碎片状，FT-IR显示污泥表面官能团对应的特征吸收峰强度有一定程度的减弱，热重分析表明无明显物理吸附水失重区，证明了污泥溶胞释放了有机物进入到液相，与水的结合能力变弱，污泥表面表观疏水性更强，污泥的脱水性得到了提高，有利于污泥的减量化应用。

References

[1] Vaxelaire J, Cézac P. Moisture distribution in activated sludges: a review [J]., 2004, 38(9): 2215-2230

[2] Mohammadi A R, Mehrdadi N, Bidhendi G N,. Excess sludge reduction using ultrasonic waves in biological wastewater treatment [J]., 2011, 275(1): 67-73

[3] Yang Min(杨敏), Hu Xuewei(胡学伟), Ning Ping(宁平),. Research progress in extracellular polymeric substances applied to biological wastewater treatment [J].(工业水处理), 2011(7): 7-12

[4] Frølund B, Palmgren R, Keiding K,. Extraction of extracellular polymers from activated sludge using a cation exchange resin [J]., 1996, 30(8): 1749-1758

[5] Yuan H, Yan X, Yang C,. Enhancement of waste activated sludge dewaterability by electro-chemical pretreatment [J]., 2011, 187(1): 82-88

[6] Ruiz-Hernando M, Martinez-Elorza G, Labanda J,. Dewaterability of sewage sludge by ultrasonic, thermal and chemical treatments [J]., 2013, 230: 102-110

[7] Liu H, Yang J, Shi Y,. Conditioning of sewage sludge by Fenton’s reagent combined with skeleton builders [J]., 2012, 88(2): 235-239

[8] Neta P, Madhavan V, Zemel H,. Rate constants and mechanism of reaction of sulfate radical anion with aromatic compounds [J]., 1977, 99(1): 163-164

[9] Waldemer R H, Tratnyek P G, Johnson R L,. Oxidation of chlorinated ethenes by heat-activated persulfate: kinetics and products [J]., 2007, 41(3): 1010-1015

[10] Rastogi A, Al-Abed S R, Dionysiou D D. Sulfate radical-based ferrous-peroxymonosulfate oxidative system for PCBs degradation in aqueous and sediment systems [J].:, 2009, 85(3): 171-179

[11] Govindana K, Raja M, Noel M,. Degradation of pentachlorophenol by hydroxyl radicals and sulfate radicals using electrochemicalactivation of peroxomonosulfate, peroxodisulfate and hydrogen peroxide [J].,2014, 272(1): 42-51

[12] Deng Y, Ezyske C M. Sulfate radical-advanced oxidation process (SR-AOP) for simultaneous removal of refractory organic contaminants and ammonia in landfill leachate [J]., 2011, 45(18): 6189-6194

[13] Zhen G, Lu X, Wang B,. Synergetic pretreatment of waste activated sludge by Fe(Ⅱ)-activated persulfate oxidation under mild temperature for enhanced dewaterability [J]., 2012,124:29-36

[14] State Environmental Protection Administration (国家环境保护总局). Monitoring and Analysis Method of Water and Waste Water(水和废水监测分析方法)[M]. 4th ed. Beijing: Chinese Environment Science Press, 2004

[15] Lu M, Lin C, Liao C,. Dewatering of activated sludge by Fenton’s reagent [J]., 2003, 7(3): 667-670

[16] Jin B, Willn B, Lant P. A comprehensive insight into floc characteristics and their impact on compressibility and settleability of activated sludge [J]., 2003, 95(1): 221-234

[17] Jin B, Wilén B, Lant P. Impacts of morphological, physical and chemical properties of sludge flocs on dewaterability of activated sludge [J]., 2004, 98(1): 115-126

[18] Guan Y, Ma J, Li X,. Influence of pH on the formation of sulfate and hydroxyl radicals in the UV/peroxymonosulfate system [J]., 2011, 45(21): 9308-9314

[19] Chen Xiaoyang(陈晓旸), Wang Weiping(王卫平), Zhu Fengxiang(朱凤香),. Study on the degradation of AO7 by UV/K2S2O8system: kinetics and pathways [J].(环境科学), 2010, 31(7): 1533-1537

[20] Zhen G, Lu X, Zhao Y,. Enhanced dewaterability of sewage sludge in the presence of Fe(Ⅱ)-activated persulfate oxidation [J]., 2012, 116: 259-265

[21] Liang C, Bruell C J, Marley M C,. Persulfate oxidation forremediation of TCE(Ⅱ): Activated by chelated ferrous ion [J]., 2004, 55(9): 1225-1233

[22] Hori H, Yamamoto A, Hayakawa E,. Efficient decomposition of environmentally persistent perfluorocarboxylic acids by use of persulfate as a photochemical oxidant [J]., 2005, 39(7): 2383-2388

[23] Montgomery D C, Montgomery D C, Montgomery D C. Design and Analysis of Experiments[M]. New York: Wiley, 1997

[24] Liu Fenwu(刘奋武), Zhou Lixiang(周立祥), Zhou Jun(周俊),. Improvement of municipal sewage sludge dewaterability by bioleaching:a pilot-cale study with a continuous plug flow reaction model [J].(环境科学), 2011(7): 2023-2029

[25] Huang Pu(黄璞), Xie Mingyong(谢明勇), Nie Shaoping(聂少平),. Study on microwave-assisted extraction of polysaccharides from spores ofwith response surface analysis [J].(食品科学), 2007, 28(10): 200-203

[26] Howe K J, Ishida K P, Clark M M. Use of ATR/FTIR spectrometry to study fouling of microfiltration membranes by natural waters [J]., 2002, 147(1): 251-255

[27] Liu H, Fang H H. Extraction of extracellular polymeric substances (EPS) of sludges [J]., 2002, 95(3): 249-256

[28] Jin B, Wilén B, Lant P. A comprehensive insight into floc characteristics and their impact on compressibility and settleability of activated sludge [J]., 2003, 95(1): 221-234

Persulfate activated by Fe(Ⅱ) for oxidation and disintegration of excess sludge

TANG Hai1, SHA Junpeng1, OUYANG Long1, ZHONG Da1, LIU Guizhong2

(1School of Biochemical Engineering, Anhui Polytechnic University, Wuhu 241000, Anhui, China；2Beijing Municipal Institute of Environmental Protection, Beijing 100083, China)

Released soluble COD (SCOD), relative hydrophobicity (RH), and specific resistance of sludge (SRF) were used to characterize sludge disintegration degree, surface hydrophobicity and dewatering performance. The enhanced dewatering influence factors and mechanism of oxidation disintegration of excess sludge were investigated by oxidative sulfate radical (SO-4·) generated from persulfate activated by Fe(Ⅱ). SCOD increased from 66.5 mg·L-1to 472.3 mg·L-1, RH increased from 26.9% to 41.1%, SRF decreased from 24.9×108S2·g-1to 4.5×108S2·g-1after disintegration reaction when pH was 4.5,(S2O82-) was 2.2 mmol·(g VSS)-1,(Fe2+)=1.32 mmol·(g VSS)-1and reaction time was 3 h at room temperature. According to the center combination experimental design of Box-Benhnken based on the response surface method, the optimal results were pH＝4.27,(S2O82-) =2.6 mmol·(g VSS)-1,(Fe2+)=1.59 mmol·(g VSS)-1, SRF＝3.8×108S2·g-1and sludge cake moisture content rate = 72.7% when SRF was taken as response. Microscopic observation revealed that floc sludge was disintegrated into smaller particles and debris. FT-IR showed the surface functional group corresponding to the absorption peak intensity of sludge decreased to some extent, and thermogravimetric analysis indicated that physical adsorption combined water loss region disappeared. The above results suggested that under the influence of SO-4·, stable sludge zoogloea structure was destroyed, cell lysis and organic matter was released into the liquid phase, sludge surface was more hydrophobic, water binding capacity decreased and sludge dewatering performance was improved considerably, thus facilitating sludge reduction application.

sulfate radical; excess sludge; dewatering enhancement; oxidation disintegration; response surface method

2014-07-16.

TANG Hai, newth76@163.com

10.11949/j.issn.0438-1157.20141072

X 703

A

0438—1157（2015）02—0785—08

国家自然科学基金项目(51274001)；安徽省高校自然科学重点研究项目(KJ2013A037，KJ2012A048)。

2014-07-16收到初稿，2014-10-29收到修改稿。

联系人及第一作者：唐海（1976—），男，副教授。

supported by theNational Natural Science Foundation of China(51274001).